Mikarimin. Revista Científica Multidisciplinaria ISSN 2528-7842
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
© Centro de Investigación y Desarrollo. Universidad Regional Autónoma de Los Andes - Extensión Santo Domingo. Ecuador.
151
EVALUACIÓN DE UN HUMEDAL ARTIFICIAL AIREADO EN EFLUENTE DE UNA
PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE LA INDUSTRIA
ATUNERA, MANTA, MANABÍ, ECUADOR
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE
AGUAS RESIDUALES
AUTORES: Damián Eduardo Cedeño López
1
Julio Abel Loureiro Salabarría
2
María Margarita Delgado Demera
3
Carlos Ricardo Delgado Villafuerte
4
Piero Cristóbal Fajardo Navarrete
5
DIRECCIÓN PARA CORRESPONDENCIA: damiancelo@hotmail.com
Fecha de recepción: 26-05-2020
Fecha de aceptación: 4-07-2020
RESUMEN
Los humedales artificiales se han implementado como medida alternativa a los procesos
convencionales de tratamiento de aguas residuales, principalmente por sus bajos costos de
construcción y mantenimiento; sin embargo, hay pocas investigaciones en efluentes líquidos de la
industria atunera y no existen investigaciones evaluando el tratamiento de estas aguas con
microorganismos aislados. Se evaluó el comportamiento de un humedal artificial aireado
utilizando Chrysopogon zizanioides, Saccharomyces cerevisiae y Trichoderma harzianum, en
efluente de una planta de tratamiento de aguas residuales de la industria atunera. La investigación
estuvo sujeta a un diseño completamente al azar (DCA), donde se aplicó un control (P
0
) y 4
tratamientos (P
1
, P
1
M
1
, P
1
M
2
, P
1
M
1
M
2
) con tres réplicas cada uno, proporcionando un total de 15
unidades experimentales. Los tratamientos, P
1
(Chrysopogon zizanioides), P
1
M
1
(C. zizanioides +
1.5 ml/l de S. cerevisiae con 4.3x10
8
ufc/ml), P
1
M
2
(C. zizanioides + 1.5 ml/l de T. harzianum
con 1.95x10
8
esporas/ml) y P
1
M
1
M
2
(C. zizanioides + 1.5 ml/l mezcla de S. cerevisiae con
4.3x10
8
ufc/ml y T. harzianum con 1.95x10
8
esporas/ml). En los tratamientos (P
1
, P
1
M
1
, P
1
M
2
,
1
Ingeniero en Medio Ambiente, Estudiante de Postgrado en Universidad Técnica de Manabí, Chone, Manabí,
Ecuador.
2
Ingeniero Químico, Master en Ingeniería en Saneamiento Ambiental Mención: Saneamiento, Docente tiempo
completo, Docente investigador, Departamento de Ingeniería Ambiental, Carrera de Ingeniería Ambiental, Escuela
Superior Politécnica Agropecuaria de Manabí “Manuel Félix López”, Calceta, Manabí, Ecuador. E-mail:
julio.loureiro@espam.edu.ec
3
Ingeniera Agrónoma, Doctora en Ciencias Ambientales, Docente tiempo completo, Docente Investigador,
Departamento de Agronomía, Facultad de Ingeniería Agronómica, Universidad Técnica de Manabí, Manabí,
Portoviejo. Ecuador. E-mail: margaritadelgado81216@gmail.com
4
Ingeniero en Medio Ambiente, Maestría en Ciencias Ambientales con mención en Tecnología y Gestión, Docente
Tiempo Completo, Docente Investigador GIRBDS, Carrera de Ingeniería Ambiental, Escuela Superior Politécnica
Agropecuaria de Manabí Manuel Félix López, Calceta, Manabí. Ecuador. E-mail: cdelgado@espam.edu.ec
5
Ingeniero Agrícola, Analista-Investigador de Laboratorio de Biotecnología Vegetal y Microbiología, Laboratorios
del Área Agropecuaria, Escuela Superior Politécnica Agropecuaria de Manabí, Manabí, Calceta. Ecuador. E-mail:
picrifana4@gmail.com
D. Cedeño López, J. Loureiro Salabarría, M. Delgado Demera, C. Delgado Villafuerte, P. Fajardo Navarrete
152
Revista Mikarimin. Publicación cuatrimestral. Vol. 6, Año 2020, Edición Especial (Julio)
P
1
M
1
M
2
) se obtuvo una remoción de DBO promedio de 99.68%, el PT incrementó desde 3 mg/l
hasta 4.95 mg/l. El pH disminuyó en todos los tratamientos excepto P
1
M
2
respecto su valor
inicial 6.3. La remoción más baja de NTK fue P
1
con 64.56% y la más alta de 73.81% para
P
1
M
1
M
2
. El efecto más apreciable fue la remoción de NTK, posiblemente la acción estimulante
de C. zizanioides en la producción de ureasas y proteasas, la producción de aminoácidos de S.
cereviciae y la actividad enzimática de T. harzianum, lograron que tratamientos donde estas
variables se involucraron, removieran un mayor porcentaje.
PALABRAS CLAVE: Chrysopogon zizanioides; humedal artificial aireado; Saccharomyces
cerevisiae; Trichoderma harzianum.
EVALUATION OF AN AERATED ARTIFICIAL WETLAND IN EFFLUENT OF A
WASTEWATER TREATMENT PLANT OF THE TUNA INDUSTRY, MANTA,
MANABÍ, ECUADOR
ABSTRACT
Constructed Wetlands have been implemented as an alternative option to conventional
wastewater treatment processes, mainly due to their low construction and maintenance costs;
however, there is little research on liquid effluents from the tuna industry and there is no research
evaluating the treatment with isolated microorganisms. To evaluate the behavior of aerated
constructed wetland using Chrysopogon zizanioides, Saccharomyces cerevisiae and Trichoderma
harzianum, in effluent from a wastewater treatment plant of the tuna industry. It was subject to a
Completely Random Design (CRD), where a control (P
0
) and 4 treatments were applied (P
1
,
P
1
M
1
, P
1
M
2
, P
1
M
1
M
2
) with three replicates each, providing a total of 15 experimental units. The
treatments specifically were P
1
(C. zizanioides), P
1
M
1
(C. zizanioides + 1.5 ml/l of S. cerevisiae
with 4.3x10
8
cfu/ml), P
1
M
2
(C. zizanioides + 1.5 ml/l of T. harzianum with 1.95x10
8
spores/ml)
and P
1
M
1
M
2
(C. zizanioides + 1.5 ml/l mixture of S. cerevisiae with 4.3x10
8
cfu/ml and T.
harzianum with 1.95x10
8
spores/ml). Results. After the treatments, an average BOD removal of
99.68% was obtained, TP increased from 3.34 to 4.95 mg/l. The pH decreased in all the
treatments except P1M2 with respect to its initial value 6.3. The lowest TKN removal was P
1
with 64.56% and the highest of 73.81% for P
1
M
1
M
2
. The most noticeable effect was the removal
of TKN, possibly the stimulating action of C. zizanioides in the production of ureases and
proteases, the production of amino acids of S. cereviciae and the enzymatic activity of T.
harzianum, which allowed treatments where these variables they got involved, removed a higher
percentage.
KEYWORDS: aerated constructed wetland; Chrysopogon zizanioides; Saccharomyces
cerevisiae; Trichoderma harzianum.
INTRODUCCIÓN
La ciudad de Manta en la costa ecuatoriana, es el principal puerto atunero del país, su estratégica
ubicación la hizo morada de numerosas industrias pesqueras, siendo esta una de las principales
fuentes de empleo en la ciudad. Estas industrias descargan aguas residuales que han
desencadenado un deterioro de la calidad ambiental, por incumplir en la mayoría de los casos la
Normativa Ambiental Ecuatoriana, produciendo contaminación de ríos y playas, malos olores y
el colapso del sistema de alcantarillado público, entre otros (Marín et al., 2015).
Mikarimin. Revista Científica Multidisciplinaria ISSN 2528-7842
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
© Centro de Investigación y Desarrollo. Universidad Regional Autónoma de Los Andes - Extensión Santo Domingo. Ecuador.
153
Las aguas residuales de la industria atunera se caracterizan por presentar elevada DBO (Demanda
Bioquímica de Oxígeno), las que pueden llegar a alcanzar valores de 100 000 mg/l debido a su
compleja composición (Nemerow, 1977). Generalmente, están compuestas por sangre, partículas
de pescado, escamas, así como, espumas aceitosas que provienen de actividades productivas tales
como: agua de succión (bailwater), sanguaza (bloodwater) y agua de cola (stickwater) (Valdéz,
2006).
Durante décadas se han utilizado tratamientos convencionales para mejorar la calidad de
efluentes líquidos en esta industria, figurando los físico-químicos (Pradhan et al., 2015),
biológicos (Ching & Redzwan, 2017) y las combinaciones de ambos (Cristovao et al., 2015). La
utilización de nuevas tecnologías como, biofiltros de membrana (Jemli et al., 2015), humedales
artificiales (Liang et al., 2017) y lodos granulares aerobios (Corsino et al., 2017), han
proporcionado un amplio campo de estudio para la minimización de contaminantes en este tipo
de residual.
Los Humedales Artificiales tienen una ventaja aparente en costos de construcción y operación
frente a otros sistemas de tratamiento de aguas residuales convencionales (Zhang et al., 2012; Wu
et al., 2014). Existen diversas variantes y técnicas para este tipo de tratamiento, donde se aplican;
recirculación, sistemas en serie, sistemas en paralelo y aireados (Huma & Ilyas, 2017), los
mismos que se han utilizado ampliamente para tratar aguas residuales domésticas e industriales
de acuerdo a Wu et al. (2014), Liang et al. (2017) y Huma & Ilyas (2017). El tratamiento con
humedales artificiales consiste principalmente en la acción conjunta entre microorganismos y
macrófitas; las raíces de las macrófitas son el soporte de los microorganismos (Choudhury et al.,
2010), y es el lugar por donde se hace circular el agua residual.
Los autores Zapater et al. (2014), Zhouying et al. (2016) y Lv et al. (2017) afirman que, los
microorganismos en los humedales artificiales, eliminan la materia orgánica del agua residual
utilizándola como sustrato para funciones metabólicas y producen metabolitos para la nutrición y
crecimiento de las macrófitas; la cantidad y diversidad de los microorganismos es influenciada
por el tipo de humedal artificial utilizado y por el tipo de agua residual tratada. La elevada
salinidad expresada como % NaCl, presente en las aguas residuales de la industria pesquera
dificulta su tratamiento, debido a que disminuye la actividad enzimática de los microorganismos,
y aumenta la presión osmótica en el exterior de la membrana celular bacteriana, haciendo que se
pierda el plasma celular, causando la muerte de los microorganismos, y consecuentemente que
disminuya la capacidad de tratamiento del humedal artificial (He et al., 2017), cuando la
salinidad es mayor a 3% m/m se reduce la remoción de DBO según Ching & Redzwan (2017),
los autores Val del Rio et al. (2018) encontraron disminución en la reducción de nitrógeno en
salinidades >0.9 % m/m con bacterias aclimatadas a esta salinidad. La levadura Saccharomyces
cereviciae (Hansen) Meyen ex E.C. Hansen y Trichoderma harzianum Rifai son
microorganismos capaces de multiplicarse bajo este tipo de condiciones y han sido utilizados en
diversas investigaciones realizadas por Sadhasivam et al. (2010), Kam et al. (2012), Aissaoui et
al. (2017), Awasthi et al. (2017) y Hultberg & Bodin (2017) por su elevada capacidad en la
remoción de materia orgánica.
Las macrófitas en los humedales artificiales aportan oxígeno, consumen nutrientes y materia
orgánica del agua residual (Vymazal, 2013), además según la especie de macrófita a utilizar,
estas pueden liberar por medio de las raíces enzimas y exudados, que alteran la actividad
enzimática de los microorganismos presentes en los humedales (Kong et al., 2009). Estas plantas
pueden estar enraizadas a un lecho (Wu et al., 2015), flotando en el agua residual (Delgadillo et
D. Cedeño López, J. Loureiro Salabarría, M. Delgado Demera, C. Delgado Villafuerte, P. Fajardo Navarrete
154
Revista Mikarimin. Publicación cuatrimestral. Vol. 6, Año 2020, Edición Especial (Julio)
al., 2010) o adaptadas como sistemas hidropónicos (Darajeh et al., 2016). De acuerdo a Vymazal
(2013) se utilizan alrededor de 150 especies de macrófitas para el tratamiento de las aguas
residuales con humedales artificiales. El Chrysopogon zizanioides (Linnaeus) Roberty
comúnmente llamado pasto vetiver, es una especie de macrófita terrestre familia de las
gramíneas, utilizada en humedales artificiales para el tratamiento de aguas residuales industriales
(Darajeh et al., 2016; Ramos et al., 2017), por su capacidad de aclimatación a diferentes
condiciones ambientales y medios de crecimiento, en aguas residuales pueden tolerar
concentraciones de metales pesados de hasta 63.7 mg/l, 51.4 mg/l y 31.5 mg/l para Zinc, Níquel y
Manganeso respectivamente (Mudhiriza et al., 2015). En estudios realizados por Darajeh et al.
(2016), Ramos et al. (2017), Badejo et al. (2017) y Almeida et al. (2017) en humedales
artificiales con este tipo de planta, también se han obtenido excelentes resultados en la remoción
de materia orgánica.
Por todo lo antes planteado, con la finalidad de disminuir las concentraciones en el efluente
industrial mediante el tratamiento en conjunto de estos microorganismos con la macrófita, la
investigación se trazó como objetivo evaluar el comportamiento de un humedal artificial aireado
utilizando C. zizanioides, S. cerevisiae y T. harzianum en efluente proveniente de una planta de
tratamiento de aguas residuales de la industria atunera.
DESARROLLO
La presente investigación fue de tipo experimental y se realizó en una planta de tratamiento de
residuales líquidos de las industrias atuneras, la cual se encuentra ubicada en las coordenadas
0º56’56,97” S-80º41’55,71” O ciudad de Manta, provincia Manabí, Ecuador.
Tabla 1. Descripción del humedal artificial aireado en cada tratamiento y su control.
Código
Combinación de los
tratamientos
C. zizanioides
(# individuos)
Dosis de Microorganismo(s)
(ml/l)
Caudal Aire (l/min)
P
0
-----
-----
-----
3
P
1
Pasto vetiver
15
-----
3
P
1
M
1
Pasto vetiver + S. cerevisiae
Meyen ex E.C. Hansen
15
1.5
3
P
1
M
2
Pasto vetiver + T. harzianum
Rifai
15
1.5
3
P
1
M
1
M
2
Pasto vetiver + S. cerevisiae +
T. harzianum
15
1.5
3
Inicialmente se caracterizó el efluente de la planta de tratamiento de aguas residuales mediante la
recolección en un tanque de 500 litros, siguiendo la Norma 2176 de muestreo compuesto de
INEN (2013), captando 20 litros cada 30 minutos en un periodo de 7 horas.
Se recolectó una alícuota de la muestra (2l) y se envió al laboratorio, donde se realizaron los
análisis iniciales (pretratamientos) de Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO), Nitrógeno Total
Kjendahl (NTK), Fósforo Total (PT) y Potencial de Hidrógeno (pH).
Mikarimin. Revista Científica Multidisciplinaria ISSN 2528-7842
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
© Centro de Investigación y Desarrollo. Universidad Regional Autónoma de Los Andes - Extensión Santo Domingo. Ecuador.
155
La investigación fue a escala laboratorio y estuvo sujeto a un Diseño Completamente al Azar
(DCA), donde se aplicó un control (P
0
) y 4 tratamientos (P
1
, P
1
M
1
, P
1
M
2
, P
1
M
1
M
2
) con tres
réplicas cada uno, proporcionando un total de 15 unidades experimentales.
El control (P
0
) y los 4 humedales artificiales aireados (P
1
, P
1
M
1
, P
1
M
2
, P
1
M
1
M
2
) estuvieron
sometidos a iguales condiciones ambientales de presión y temperatura (1atm y 25 5 ºC
respectivamente) con volumen de 16 litros de agua residual representando el 80% (v/v) del
humedal artificial (20 l). Al control y los tratamientos se le proporcionó un caudal volumétrico
continuo de aire de 3 l/min con un sistema de aireación ubicado en el fondo (Wang et al., 2015),
a través del conjunto (compresor - difusor poroso) marca AIR PUMP SC-7500 JAD.
En los humedales artificiales, se insertaron 15 individuos de C. zizanioides, los que se colocaron
y sujetaron en el centro de una lámina de poliestireno de 3 cm de espesor de acuerdo a la
metodología seguida por Darajeh et al. (2016). Se aplicó para los tratamientos P
1
M
1
, P
1
M
2
y
P
1
M
1
M
2
, 24 ml de microorganismos, con la particularidad de que a este último se le suministró al
50% (v/v) del volumen total 24 ml, para cada uno de los microorganismos, siendo
específicamente 12 ml de S. cerevisiae y 12 ml de T. harzianum.
Los tratamientos específicamente fueron; P
1
(C. zizanioides), P
1
M
1
(C. zizanioides + 1.5 ml/l de
S. cerevisiae con 4.3x10
8
ufc/ml), P
1
M
2
(C. zizanioides + 1.5 ml/l de T. harzianum con 1.95x10
8
esporas/ml) y P
1
M
1
M
2
(C. zizanioides + 1.5 ml/l mezcla de S. cerevisiae con 4.3x10
8
ufc/ml y T.
harzianum con 1.95x10
8
esporas/ml). La Tabla 1 resume la descripción del control y cada uno de
los tratamientos mencionados anteriormente.
Siguiendo la metodología empleada por Mudhiriza et al. (2015) y Darajeh et al. (2016),
modificada en este estudio, se realizaron transcurrido 21 días de tratamiento en modo batch, los
análisis finales a cada unidad experimental (postratamiento) de DBO, NTK, PT y pH, donde se
calculó con la ecuación 1 el porcentaje de remoción. Paralelamente, se compararon los resultados
con los límites máximos permisibles de descarga de efluentes al sistema de alcantarillado
público, según la normativa ambiental ecuatoriana como lo establece el Libro VI Anexo 1
“Norma de calidad ambiental y de descarga de efluentes: Recurso Agua” del Texto Unificado de
Legislación Secundaria de Medio Ambiente (TULSMA).
[1]
𝜂
(
𝑆
0
𝑆
𝑓
𝑆
0
)
100
Donde es la eficiencia de remoción,
es la concentración del contaminante al inicio del
𝜂
𝑆
0
tratamiento y la concentración del contaminante al final.
𝑆
𝑓
Análisis estadístico
El análisis estadístico se desarrolló por medio del software MiniTab 15, en donde se analizó las
variables independientes categóricas P
0
, P
1
, P
1
M
1
, P
1
M
2
y P
1
M
1
M
2
, para las variables
dependientes DBO, NTK, PT y pH. Los datos se representaron como media desviación
estándar y fueron analizados mediante Análisis de Varianza con significancia de 0.05, seguido de
análisis Post hoc con la prueba de Tukey para comparar diferencias entre las medias de los
tratamientos. Además, se representó con diagrama de barras los datos de todos los tratamientos
para estas variables dependientes.
D. Cedeño López, J. Loureiro Salabarría, M. Delgado Demera, C. Delgado Villafuerte, P. Fajardo Navarrete
156
Revista Mikarimin. Publicación cuatrimestral. Vol. 6, Año 2020, Edición Especial (Julio)
Mikarimin. Revista Científica Multidisciplinaria ISSN 2528-7842
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
© Centro de Investigación y Desarrollo. Universidad Regional Autónoma de Los Andes - Extensión Santo Domingo. Ecuador.
157
RESULTADOS
Tabla 2. Características del efluente de la planta de tratamiento de aguas residuales de la industria atunera y límites
máximos permisibles de descarga de efluentes en la Normativa Ambiental Ecuatoriana.
Descripción
Unidad
Concentración
Límite máximo permisible
*
NTK
mg/l
463,8
60
DBO
mg/l
2058,3
250
PT
mg/l
3,34
15
pH
-----
6,3
6-9
DBO = Demanda Bioquímica de Oxígeno, NTK = Nitrógeno Total Kjendahl, PT = Fósforo Total y pH = Potencial
de Hidrógeno.
*
Límite de descarga de efluentes al sistema de alcantarillado público. Fuente: Libro VI Anexo 1 “Norma de calidad
ambiental y de descarga de efluentes: Recurso Agua” TULSMA (2015).
Los resultados de los análisis iniciales (pretratamiento) son los mostrados en la Tabla 2, se
evidencian concentraciones elevadas en DBO y NTK de 2058.3 mg/l y 453.8 mg/l
respectivamente, la concentración de PT y el pH están dentro del límite máximo permisible para
descarga de efluentes al alcantarillado público, con valores de 3.6 mg/l para PT y 6.3 en pH.
Figuras 2ª-d
D. Cedeño López, J. Loureiro Salabarría, M. Delgado Demera, C. Delgado Villafuerte, P. Fajardo Navarrete
158
Revista Mikarimin. Publicación cuatrimestral. Vol. 6, Año 2020, Edición Especial (Julio)
La concentración de NTK descendió desde una concentración inicial de 463.8 mg/l hasta una
final con rangos entre 199.51 - 121.49 mg/l, el tratamiento con la concentración final más alta fue
P
1
en donde se utilizó sólo al C. zizanioides y el que tuvo la concentración más baja fue P
1
M
1
M
2
en donde se utilizó al C. zizanioides junto a T. harzianum y S. cereviciae como se muestra en la
Tabla 4 y la Figura 2ª-d.
Tabla 3. Análisis de Varianza para cada variable.
Variable
F
p-valor
NTK
322.77
<0.0001
DBO
41.17
<0.0001
PT
1.8
0.2053
Ph
4.13
0.0313
Significancia cuando p-valor <0.05
La Tabla 3 muestra que para NTK hubo diferencias en las medias de los tratamientos (p-valor
<0.05) con un valor de F de 322.77, este efecto fue diferente entre cada tratamiento y el control
excepto para P
1
M
2
y P
1
M
1
M
2
, como se puede comprobar en la prueba de comparación múltiple
que se ve en la Tabla 4, esta prueba indica que no hay diferencias entre estos tratamientos; por lo
tanto, se asocia a que fue principalmente T. harzianum el que disminuyó la concentración de
NTK en estos tratamientos.
Las medias de la concentración de DBO disminuyó en todos los tratamientos con rangos entre
5.35 – 8.59 mg/l, la concentración más alta de DBO se observó en el tratamiento P
1
y la
concentración más baja para el tratamiento P
1
M
1
como se observa en la Tabla 4 y la Figura 2b.
De la misma manera que para el NTK, la Tabla 3 muestra que entre los tratamientos y el control
también tuvieron diferencias en la concentración final de DBO (p-valor <0.05) con una valor de F
de 41.17, pero para esta variable entre los tratamientos hay una menor diferencia como se puede
ver en la prueba de comparación entre medias de la Tabla 4, para P1M1 y P1M1M2, en donde se
utilizó a S. cereviciae fue observada la menor diferencia, por lo que se asocia al efecto de esta
levadura en la menor concentración de DBO obtenida.
Tabla 4. Concentración de los contaminantes orgánicos y el pH después del tratamiento en el humedal artificial
aireado.
Tratamiento
NTK
(mg/l)
DBO
(mg/l)
PT
(mg/l)
pH
P
0
199.51 0.82 D
1
±
14.18 1.62 C
±
4.05 0.20 A
±
6.14 0.13 AB
±
P
1
164.36 3.94 C
±
8.59 0.84 B
±
4.99 0.9 A
±
6.13 0.08 AB
±
P
1
M
1
133.25 2.65 B
±
5.35 0.79 A
±
4.73 0.48 A
±
6.13 0.06 AB
±
P
1
M
2
121.58 3.83 A
±
6.66 0.87 AB
±
4.41 0.41 A
±
6.34 0.09 B
±
P
1
M
1
M
2
121.49 3.86 A
±
5.82 0.18 A
±
4.95 0.23 A
±
6.12 0.02 A
±
Es la desviación estándar de la media.
±
1
Prueba de Tukey con significancia alfa de 0.05.
En todos los tratamientos y el control se obtuvo un aumento de PT desde una concentración
inicial de 3.34 mg/l hasta 4.99 mg/l como se constata en la Tabla 4 y Figura 2c. La Tabla 3 indica
Mikarimin. Revista Científica Multidisciplinaria ISSN 2528-7842
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
© Centro de Investigación y Desarrollo. Universidad Regional Autónoma de Los Andes - Extensión Santo Domingo. Ecuador.
159
que entre las medias de los tratamientos y el control no hay diferencias (p-valor<0.05) con un
valor F de 1.80, valor inferior al correspondiente a los grados de libertad (gl) de este experimento,
con un valor F de 3.48 para gl inter grupos 4 y para intra grupos 10, por lo cual se acepta la
hipótesis nula.
El pH descendió ligeramente para todos los tratamientos excepto P
1
M
2
, desde 6.3 a un rango
entre 6.12- 6.14, como se muestra en la Tabla 4 y Figura 2d. La Tabla 3 indica que hubo
diferencias entre las medias (p-valor<0.05) con un bajo valor de F de 4.13, y que de acuerdo a la
comparación entre medias de los tratamientos y el control de la Tabla 4 se puede ver que solo se
encuentran diferencias entre P
1
M
1
M
2
y P
1
M
2
, por lo cual se asocia que utilizando C. zianioides y
T. harzianum en P
1
M
2
,
hizo que sea el único en donde no disminuyera el pH.
Todos los tratamientos y el control obtuvieron concentraciones por debajo del límite máximo
permisible para descargas de efluentes al sistema de alcantarillado público, límite que se puede
observar en la Tabla 2, para DBO, PT y pH es 250 mg/l, 10 mg/l y entre 6 9 respectivamente;
sin embargo, ningún tratamiento alcanzó una concentración de NTK que se encuentre debajo del
límite de descarga (60 mg/l), la menor concentración la tuvo el tratamiento P
1
M
1
M
2
con 121.49
mg/l.
Tabla 5. Porcentaje de remoción al tratamiento del humedal artificial aireado aplicados en función de DBO y NTK.
Tratamientos
(%) Remoción DBO
(%) Remoción NTK
P0
99.31
56.98
P1
99.58
64.56
P1M1
99.74
71.27
P1M2
99.68
73.78
P1M1M2
99.72
73.81
DBO = Demanda Bioquímica de Oxígeno, NTK = Nitrógeno Total Kjendahl
En la Tabla 5, se muestran resultados de porcentaje de remoción al control y los tratamientos
aplicados en función de NTK y DBO transcurrido 21 días de tratamiento.
El porcentaje de remoción de NTK osciló entre 64.56 - 73.81 % para todos los tratamientos,
aunque no se pudo analizar en este estudio con absoluta certeza si el Nitrógeno Total Kjendahl
pasó a N-NO
3
(nitrógeno en forma de nitratos) por nitrificación o se eliminó definitivamente del
agua residual. De acuerdo a Vymazal (2007) la eliminación de Nitrógeno en agua residual
utilizando humedales artificiales es compleja, se produce por la interacción de varios procesos
físicos, químicos y biológicos, y que sin la estrategia adecuada de tratamiento, simplemente se
tendrá el nitrógeno de una forma a otra de su ciclo, sin una verdadera eliminación. Los autores
Fan et al. (2013) comprobaron que vía nitrificación utilizando humedales artificiales aireados
como en el presente estudio, no hay una considerable eliminación del nitrógeno total del agua
residual, en un mayor porcentaje pasa de una forma de nitrógeno reducida a una más oxidada, de
amonio hasta llegar a nitratos, estos autores encontraron una remoción de nitrógeno amoniacal
del 99% pasando casi en su totalidad a nitrato, en donde solo hubo una reducción del 29% del
Nitrógeno Total del agua residual; sin embargo, a pesar de todo lo mencionado se puede observar
que entre los tratamientos y el control existen diferencias significativas, lo cual indica que
utilizando el C. zizanioides en humedales artificiales aireados se puede reducir el Nitrógeno Total
D. Cedeño López, J. Loureiro Salabarría, M. Delgado Demera, C. Delgado Villafuerte, P. Fajardo Navarrete
160
Revista Mikarimin. Publicación cuatrimestral. Vol. 6, Año 2020, Edición Especial (Julio)
Kjendahl del agua residual, y que esta reducción es mayor en los tratamientos con los
microorganismos S cereviciae y T. harzianum.
El tratamiento P
1
M
1
M
2
tuvo la remoción más alta de NTK y no tuvo diferencias significativas
con el tratamiento P
1
M
2
, en ambos coincide el uso del C. zizanioides y T. harzianum,
correspondiente a una eficiencia de remoción de 73.8% y 73.79% respectivamente. El aporte de
la macrófita en la remoción del NTK en estos tratamientos se puede explicar debido a que
utilizándolas en humedales artificiales estas liberan exudados por las raíces que estimulan la
producción de ureasas y proteasas por los microorganismos (Kong et al., 2009), estás enzimas
son las causantes de la disminución de N-NH
3
(nitrógeno en forma de amoniaco) del agua
residual de acuerdo a Kong et al. (2009), ellos encontraron una correlación positiva entre la
actividad de proteasas-ureasas frente a la remoción de N-NH
3
, en donde entre mayor cantidad de
estas enzimas, menor concentración de amoniaco, lo cual indica que estas enzimas promueven la
nitrificación del agua residual. Esta nitrificación pasa el nitrógeno amoniacal a nitrato, en donde
puede ser tomado por el C. zizanioides, efecto que posiblemente explica el crecimiento de la
macrófita obtenido por Almeida et al. (2017) en función del aumento de la concentración de
nitratos influente.
Los autores Hultberg y Bodin (2017) estudiaron al hongo T. harzianum tratando un agua residual
de la industria cervecera, y en donde obtuvieron una remoción de Nitrógeno total del 52,16%, por
lo cual la contribución de T. harzianum en P
1
M
1
M
2
y P
1
M
2
se asocia a aplicar este hongo en estos
tratamientos, debido a que tiene la capacidad de producir proteasas como lo manifiestan Kredics
et al. (2005) y comprobado por Aissaoui et al. (2017), quienes cuantificaron la cantidad de
proteasas producidas por T. harzianum creciendo en un medio líquido a base de residuos de
pescado, estas proteasas por medio de hidrolisis enzimática hacen que las proteínas se desdoblen
en péptidos más pequeños y aminoácidos, lo que aumenta el Nitrógeno Biodisponible que puede
ser consumido para crecimiento de las plantas y la producción de nuevas células, lo que conlleva
a una reducción de Nitrógeno Total en el agua residual.
El tratamiento P
1
M
1
tuvo una media de remoción de NTK del 71.27%, el aporte de S. cereviciae
para disminuir el NTK en este tratamiento pudo ser debido a que esta levadura puede disminuir la
toxicidad del agua residual y producir aminoácidos esenciales y no esenciales de acuerdo a Pires
et al. (2016), efecto que también pudo ser aprovechado por el C. zizanioides, además estos
autores obtuvieron una remoción de 66.70% en el contenido de Nitrógeno Total tratando aguas
residuales de la fermentación del jugo de caña.
En todos los tratamientos se obtuvo un porcentaje de remoción de DBO mayor al 99%, dato
parecido al obtenido por Darajeh et al. (2016), quienes en su mejor tratamiento usando C.
zizanioides alcanzaron hasta el 96% de remoción de DBO tratando agua residual de la industria
del aceite de palma mediante un humedal artificial aireado; pero, estos autores no utilizaron
tratamiento control sin el C. zizanioides, variable que si se consideró en el presente estudio,
donde el control alcanzó una degradación parecida a los tratamientos, lo que indica que fueron
principalmente los microorganismos nativos los que degradaron la materia orgánica, lo cual ha
sido comprobado anteriormente por Fan et al. (2013) quienes tuvieron una remoción de 97 % de
DQO en su humedal artificial aireado y en dónde también alcanzaron un 88 % de remoción en el
tratamiento control sin airear y sin utilizar la macrófita; sin embargo, se puede ver que en los
tratamientos en donde se utilizó al C. zizanioides sólo, o junto a los microorganismos, se
obtuvieron diferencias significativas de la DBO, indicando que en estos tratamientos se eliminó
Mikarimin. Revista Científica Multidisciplinaria ISSN 2528-7842
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
© Centro de Investigación y Desarrollo. Universidad Regional Autónoma de Los Andes - Extensión Santo Domingo. Ecuador.
161
un mayor porcentaje, aunque lamentablemente no se pudo comprobar en cual tratamiento se
redujo el tiempo de tratamiento para alcanzar la menor concentración (aumento de la velocidad
de reacción para degradar DBO). Darajeh et al. (2016) también mencionan que en su tratamiento
con la mayor concentración de DBO (350 mg/l) obtuvieron una remoción del 67.45 % en 27 días
de tiempo de retención hidráulica, con lo que se puede ver que el agua residual de la industria
atunera presenta una mayor capacidad biodegradable, debido a que se alcanzó una reducción
superior, en sólo 21 días, partiendo de una DBO de 2058.3 mg/l.
Entre los tratamientos P
1
M
1
y P
1
M
1
M
2
no se encuentran diferencias significativas, esto se asocia
a la capacidad de S. cerevisiae para utilizar como fuente de carbono la materia orgánica del agua
residual en la producción de nuevas células, de acuerdo a Kam et al. (2012) quienes obtuvieron
5.06 g de biomasa por litro de agua residual industrial pesquera tratada y con una reducción en la
DQO del 81,2%.
El tratamiento P
1
M
2
también tuvo una menor concentración de DBO respecto al control, esto se
puede explicar porque T. harzianum también puede producir biomasa a partir del agua residual,
Hultberg y Bodin (2017) encontraron una producción de biomasa utilizando T. harzianum de
0.695 g por cada litro de agua residual tratada y reduciendo la DQO 78.1%, además manifiestan
que esta biomasa aumenta con la concentración de DQO. Anteriormente Sadhasivam et al. (2010)
habían obtenido usando T. harzianum una reducción parecida de DQO del 75.5 % tratando agua
residual de la industria del papel.
El aumento del PT en todos los tratamientos está en contra de lo encontrado por Cui et al. (2009),
quienes mencionan que en tratamientos de aguas residuales mediante aireación el fósforo
disminuye, las bacterias principalmente PAO (Organismos acumuladores de Polifosfatos) toman
el fósforo del agua residual y lo acumulan como reserva energética; por lo tanto, el inusual
aumento de PT en todos los tratamientos fue posiblemente efecto de la liberación del fósforo
debido a que las bacterias fueron sometidas a inanición por la ausencia de una fuente de carbono
(en términos de DBO) al final del tratamiento, en donde estos microorganismos comenzaron la
respiración endógena y posteriormente se produjo la muerte celular como menciona Hao et al.
(2010). Los autores Lopez et al. (2006) encontraron que, en condiciones aerobias, se produce la
liberación de fósforo en el agua residual tan solo 0.15 días después del periodo de inanición. De
acuerdo a Cui et al. (2009) y Cárdenas et al. (2012) para que haya una remoción total del fósforo
en reactores batch debe haber un proceso anaerobio y posteriormente un aerobio, para finalmente
eliminar el fósforo junto al lodo residual, lo cual no se hizo en el presente estudio.
El descenso del pH en los tratamientos puede ser explicado por el proceso de nitrificación, el cual
hace descender el pH debido a la liberación de iones H
+
como consecuencia de la oxidación del
amonio a nitrito y posteriormente a nitratos de acuerdo a Sharma y Ahlert (1977), por lo cual se
asocia a que utilizando T. harzianum y C. zizanioides en el tratamiento P1M2 en donde no
disminuyó el pH, pudo haber sido explicado por la mayor disponibilidad de carbono inorgánico
en el agua residual, lo cual aumenta la alcalinidad y hace función de buffer, donde el pH no
desciende según Raper et al. (2018).
CONCLUSIONES
El efecto más apreciable utilizando humedales artificiales aireados se observó en la remoción de
NTK, posiblemente la acción estimulante de C. zizanioides en la producción de ureasas y
proteasas, la producción de aminoácidos de S. cereviciae y la actividad enzimática de T.
harzianum, lograron que los tratamientos en donde estas variables se involucraron, removieran un
D. Cedeño López, J. Loureiro Salabarría, M. Delgado Demera, C. Delgado Villafuerte, P. Fajardo Navarrete
162
Revista Mikarimin. Publicación cuatrimestral. Vol. 6, Año 2020, Edición Especial (Julio)
mayor porcentaje de NTK. La remoción de DBO se vio influenciada principalmente por la acción
de los microorganismos nativos presente en el agua residual, aunque se alcanzó concentraciones
menores de DBO en los tratamientos en donde se adicionó a S. cereviciae y T. harzianum, debido
a que ambos promueven la producción de biomasa, consumiendo la materia orgánica del agua
residual.
Las pequeñas variaciones de PT y pH en los tratamientos al inicio y al final, no representarían
ningún problema en tratamiento en escala planta. El PT aumentó en todos los tratamientos como
consecuencia de la liberación del fósforo debido a la muerte celular por falta de sustrato al final
del tratamiento y el pH disminuyó en todos los tratamientos excepto P
1
M
2
, disminución que se
consideró por efecto de la nitrificación del NTK, la cual libera iones H
+
en el agua residual
disminuyendo su pH. Finalmente, a pesar de que todos los tratamientos alcanzaron una
concentración en DBO, PT y pH dentro de los límites máximos permisibles de la normativa
ecuatoriana de descarga de efluentes al sistema de alcantarillado público, ningún tratamiento
pudo disminuir el NTK dentro de este límite, por lo cual se eligió P
1
M
1
como la mejor opción,
porque fue el tratamiento en donde se obtuvo la mayor remoción de DBO 99.78 % y donde la
remoción de NTK estuvo cerca del mejor tratamiento con 71.27 % y además parece ser la mejor
opción porque el aplicar S. cereviciae es más económico que aplicar T. Harzianum en P
1
M
2
o la
mezcla de ambos en P
1
M
1
M
2
y con resultados similares, aunque se debería tomar consideración
para solucionar el problema del NTK, debido a que bajo estas condiciones esta agua residual no
debiera ser descargada.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Aissaoui, N., J. M. Chobert., T. Haertlé, M. N. Marzouki & F. Abidi. 2017. Purification and biochemical
characterization of a neutral serine protease from Trichoderma harzianum. Use in antibacterial peptide production
from a fish by-product hydrolysate. Applied biochemistry and biotechnology 182 (2): 831-845. DOI:
10.1007/s12010-016-2365-4
Almeida, A., F. Carvalho., M. J. Imaginário., I. Castanheira., A. R. Prazeres & C. Ribeiro. 2017. Nitrate removal in
vertical flow constructed wetland planted with Vetiveria zizanioides: Effect of hydraulic load. Ecological
engineering 99: 535-542. DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.11.069
Awasthi, A. K., A. K. Pandey & J. Khan. 2017. Potential of fungus Trichoderma harzianum for toxicity reduction in
municipal solid waste leachate. International Journal of Environmental Science and Technology 14 (9): 2015-2022.
DOI: 10.1007/s13762-017-1271-9
Badejo, A. A., D. O. Omole., J. M. Ndambuki & W. K. Kupolati. 2017. Municipal wastewater treatment using
sequential activated sludge reactor and vegetated submerged bed constructed wetland planted with Vetiveria
zizanioides. Ecological Engineering 99: 525-529. DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.11.012
Cárdenas, C., S. Yabroudi., A. Benítez., K. Páez., T. Perruolo., N. Angulo., I. Araujo & L. Herrera. 2012.
Desempeño de un reactor biológico secuencial (RBS) en el tratamiento de aguas residuales domésticas. Revista
Colombiana de Biotecnología 14 (2): 111-120. DOI: 10.15446/rev.colomb.biote
Corsino, S. F., M. Capodici., M. Torregrossa & G. Viviani. 2017. Physical properties and Extracellular Polymeric
Substances pattern of aerobic granular sludge treating hypersaline wastewater. Bioresource technology 229: 152-159.
DOI: 10.1016/j.biortech.2017.01.024
Cristóvão, R. O., C. M. Botelho., R. J. Martins., J. M. Loureiro & R. A. Boaventura. 2015. Fish canning industry
wastewater treatment for water reuse–a case study. Journal of Cleaner Production 87: 603-612. DOI:
10.1016/j.jclepro.2014.10.076
Cui, Y., S. Wang & J. Li. 2009. On-line Monitoring for Phosphorus Removal Process and Bacterial Community in
Sequencing Batch Reactor. Chinese Journal of Chemical Engineering 17 (3): 484-92. DOI: 10.1016/S1004-
9541(08)60235-9
Ching, Y. C., & G. Redzwan. 2017. Biological Treatment of Fish Processing Saline Wastewater for Reuse as Liquid
Fertilizer. Sustainability 9 (7): 1062. DOI: 10.3390/su9071062
Mikarimin. Revista Científica Multidisciplinaria ISSN 2528-7842
EVALUACIÓN DE HUMEDAL ARTIFICIAL DE PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
© Centro de Investigación y Desarrollo. Universidad Regional Autónoma de Los Andes - Extensión Santo Domingo. Ecuador.
163
Choudhury, B., M. Kalita & P. Azad. (2010). Distribution of arbuscular mycorrhizal fungi in marshy and shoreline
vegetation of Deepar Beel Ramsar Site of Assam, India. World Journal of Microbiology and Biotechnology 26 (11):
1965-1971. DOI 10.1007/s11274-010-0377-8
Chyan, J., C.J. Lin., Y. Lin & Y. Chou. 2016. Improving removal performance of pollutants by artificial aeration and
flow rectification in free water surface constructed wetland. International Biodeterioration & Biodegradation 113:
146-154. DOI: 10.1016/j.ibiod.2016.04.034
Darajeh, N., A. Idris., H. R. Masoumi., A. Nourani., P. Truong & N. A. Sairi. 2016. Modeling BOD and COD
removal from Palm Oil Mill Secondary Effluent in floating wetland by Chrysopogon zizanioides (L.) using response
surface methodology. Journal of environmental management 181: 343-352. DOI: 10.1016/j.jenvman.2016.06.060
Delgadillo, O., A. Camacho., L. Pérez & M. Andrade. 2010. Depuración de aguas residuales por medio de
humedales artificiales. Nelson Antequera, Cochabamba, Bolivia.
Fan, J., S. Liang, B. Zhang & J. Zhang. 2013. Enhanced organics and nitrogen removal in batch-operated vertical
flow constructed wetlands by combination of intermittent aeration and step feeding strategy. Environmental Science
and Pollution Research 20: 2448-2455. DOI: 10.1007/s11356-012-1130-7
Hao, X., Q. Wang., J. Zhu & M. Van Loosdrecht. 2010. Microbiological Endogenous Processes in Biological
Wastewater Treatment Systems. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 40 (3): 239-265. DOI:
10.1080/10643380802278901
He, H., Y. Chen., X. Li., Y. Cheng., C. Yang & G. Zeng. 2017. Influence of salinity on microorganisms in activated
sludge processes: a review. International Biodeterioration & Biodegradation 119: 520-527. DOI:
10.1016/j.ibiod.2016.10.007
Hultberg, M. & H. Bodin. 2017. Fungi-based treatment of brewery wastewater-biomass production and nutrient
reduction. Applied microbiology and biotechnology 101 (11): 4791-4798. DOI: 10.1007/s00253-017-8185-9
Huma, I. & M. Ilyas. 2017. The performance of the intensified constructed wetlands for organic matter and nitrogen
removal: A review. Journal of Environmental Management 198 (1): 372-383. DOI:10.1016/j.jenvman.2017.04.098
INEN (Instituto Ecuatoriano de Normalización). 2013. Norma 2176: Agua. calidad del agua. muestreo. Técnicas de
muestreo. Disponible en línea en: archive.org/stream/ec.nte.2176.1998#page/n0
Jemli, M., F. Karray., F. Feki., S. Loukil., N. Mhiri., F. Aloui & S. Sayadi. 2015. Biological treatment of fish
processing wastewater: A case study from Sfax City (Southeastern Tunisia). Journal of Environmental Sciences 30:
102-112. DOI: 10.1016/j.jes.2014.11.002
Kam, S.B., A.M. Abedian & H.A. Younesi. 2012. Production of single cell protein from stickwater of fish meal
production factories by Chlorella sp., Pseudomonas aeruginosa and Saccharomyces cerevisiae. Iranian Journal of
Biology 25 (2): 158-71. ibs.org.ir/article-1-76-en.html
Kong, L., Y. Wang., L. Zhao & Z. Chen. 2009. Enzyme and root activities in surface-flow constructed wetlands.
Chemosphere 76 (5): 601-608. doi:10.1016/j.chemosphere.2009.04.056
Kredics, L., Z. Antal., A. Szekeres., L. Hatvani., L. Manczinger., C. S. Vágvölgyi & E. Nagy. 2005. Extracellular
proteases of Trichoderma species. Acta microbiologica et immunologica hungarica 52 (2): 169-184.
DOI:10.1556/AMicr.52.2005.2.3
Liang, Y., H. Zhu., G. Bañuelos., B. Yan., Q. Zhou., X. Yu & X. Cheng. 2017. Constructed wetlands for saline
wastewater treatment: A review. Ecological Engineering 98: 275-285. DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.11.005
Lopez, C., M. Pons & E. Morgenroth. 2006. Endogenous processes during long-term starvation in activated sludge
performing enhanced biological
Lv, T., P. Carvalho., L. Zhang., Y. Zhang., M. Button., C. Arias., K. Weber & H. Brix. 2017. Microbial community
metabolic function in constructed wetland mesocosms treating the pesticides imazalil and tebuconazole. Ecological
Engineering 98: 378-387. DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.07.004.
Marín, J., C. Chinga., A. Velásquez., P. González & L. Zambrano. 2015. Tratamiento de aguas residuales de una
industria procesadora de pescado en reactores anaeróbicos discontinuos. Ciencia e Ingeniería Neogranadina 25 (1):
27-42. DOI: https://doi.org/10.18359/rcin.431
Mudhiriza, T., F. Mapanda., B.M. Mvumi & M. Wuta. 2015. Removal of nutrient and heavy metal loads from
sewage effluent using vetiver grass, 51 Chrysopogon zizanioides (L.) Roberty. Water SA 41 (4): 457-463.
DOI:10.4314/WSA.V41I4.04
D. Cedeño López, J. Loureiro Salabarría, M. Delgado Demera, C. Delgado Villafuerte, P. Fajardo Navarrete
164
Revista Mikarimin. Publicación cuatrimestral. Vol. 6, Año 2020, Edición Especial (Julio)
Nemerow, N. 1977. Aguas residuales industriales: teorías, aplicaciones y tratamiento. H. Blume Ediciones, Madrid,
España. 572 p.
phosphorus removal. Water Research 40 (8): 1519-1530. DOI:10.1016/j.watres.2006.01.040
Pires, J. F., G. M. Ferreira., K. C. Reis., R. F. Schwan & C. F. Silva. 2016. Mixed yeasts inocula for simultaneous
production of SCP and treatment of vinasse to reduce soil and fresh water pollution. Journal of environmental
management 182: 455-463. DOI: 10.1016/j.jenvman.2016.08.006
Pradhan, S., L. Fan & F. A. Roddick. 2015. Removing organic and nitrogen content from a highly saline municipal
wastewater reverse osmosis concentrate by UV/H2O2–BAC treatment. Chemosphere 136: 198-203.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.05.028
Ramos, N., A. Borges., G. Gonçalves & A. Matos. 2017. Tratamento de águas residuárias de suinocultura em
sistemas alagados construídos, com Chrysopogon zizanioides e Polygonum punctatum cultivadas em leito 52 de
argila expandida. Engenharia Sanitaria e Ambiental 22 (1): 123-132. DOI:10.1590/s1413-4152201687067
Raper, E., R. Fisher., D. Anderson., T. Stephenson & A. Soares 2018. Alkalinity and external carbon requirements
for denitrification-nitrification of coke wastewater. Environmental Technology 39 (17): 2266-2277. DOI:
10.1080/09593330.2018.1437779
Sadhasivam, S., S. Savitha & K. Swaminathan. 2010. Deployment of Trichoderma harzianum WL1 laccase in pulp
bleaching and paper industry effluent treatment. Journal of Cleaner Production 18 (8): 799-806.
DOI:10.1016/j.jclepro.2009.11.014
Sharma, B. & R. Ahlert. 1977. Nitrification and nitrogen removal. Water Research 11 (10): 897-925.
DOI:10.1016/0043-1354(77)90078-1
TULSMA (Texto Unificado De Legislación Secundaria De Medio Ambiente). 2015. Norma de calidad ambiental y
de descarga de efluentes: recurso agua. Ecuador.
Val del Rio, A., A. Pichel., N. Fernandez-Gonzalez., A. Pedrouso., A. Fra-Vázquez., N. Morales.,... & A. Mosquera-
Corral. 2018. Performance and microbial features of the partial nitritation-anammox process treating fish canning
wastewater with variable salt concentrations. Journal of environmental management 208: 112-121. DOI:
10.1016/j.jenvman.2017.12.007
Valdéz, H. S. 2006. Caracterización proximal y tratamiento enzimático del agua de cola generada por una industria
productora de harina de pescado en Sonora (Tesis doctoral). Centro de Investigación en Alimentación y Desarrollo
AC Hermosillo, Sonora, México.
Vymazal, J. 2007. Removal of nutrients in various types of constructed wetlands. Science of the total environment
380(1-3): 48-65. DOI:10.1016/j.scitotenv.2006.09.014
Vymazal, J. 2013. Emergent plants used in free water surface constructed wetlands: a review. Ecological engineering
61: 582-592. DOI:10.1016/j.ecoleng.2013.06.023
Wang, X., Y. Tian., X. Zhao., S. Peng., Q. Wu & L. Yan. 2015. Effects of aeration position on organics, nitrogen and
phosphorus removal in combined oxidation pond constructed wetland systems. Bioresource Technology 198: 7-15.
DOI:10.1016/j.biortech.2015.08.150
Wu, H., J. Zhang., H.H. Ngo., W. Guo., Z. Hu., S. Liang., J. Fan & H. Liu. 2015. A review on the sustainability of
constructed wetlands for wastewater treatment: design and operation. Bioresource technology 175: 594-601.
DOI:10.1016/j.biortech.2014.10.068
Wu, S., P. Kuschk., H. Brix., J. Vymazal & R. Dong. 2014. Development of constructed wetlands in performance
intensifications for wastewater treatment: a nitrogen and organic matter targeted review. Water Research 57: 40-55.
DOI:10.1016/j.watres.2014.03.020
Zapater, M., E. Gashugi., D. P. Rousseau., M. R. Alam., T. Bayansan & P. N. Lens. 2014. Effect of aeration on
pollutants removal: biofilm activity and protozoan abundance in conventional and hybrid horizontal subsurface-flow
constructed wetlands. Environmental Technology 35 (16): 2086-2094. DOI:10.1080/09593330.2014.893024
Zhouying, X. U., B. A. Yihui., Y. Jiang., X. Zhang & L.I. Xiaoying. 2016. Arbuscular mycorrhizal fungi in wetland
habitats and their application in constructed wetland: a review. Pedosphere 26 (5): 592-617. DOI: 10.1016/S1002-
0160(15)60067-4


Contador de visitas: Resumen | 26 | y

Enlaces refback

  • No hay ningún enlace refback.


Copyright (c) 2020 Damián Eduardo Cedeño López, Julio Abel Loureiro Salabarría, María Margarita Delgado Demera, Carlos Ricardo Delgado Villafuerte, Piero Cristóbal Fajardo Navarrete

Licencia de Creative Commons
Este obra está bajo una licencia de Creative Commons Reconocimiento 4.0 Internacional.

Publicación bajo licencia

Grupo 2. Clasificación de Revistas Científicas de la República de Cuba.

Cátálogo 1.0 (36/36 criterios cumplidos).

Procedencia geográfica de los lectores de Revista Mikarimin

Map